As concentrações medidas devem passar por um controle de qualidade, retirando dados que estejam discrepantes por algum motivo para, em seguida, calcular os valores médios horários, que é a resolução temporal aceita pelo modelo. Inseridas todas as informações de entrada no modelo, foram simuladas as concentrações de poluentes para o período de realização das coletas e comparados com as medidas realizadas. Da mesma maneira foi realizada a simulação da distribuição das concentrações de acordo com as variáveis meteorológicas, visando observar os efeitos dos vórtices nas concentrações dos poluentes.
Para verificar a concordância dos valores simulados com os observados, os seguintes estatísticos foram calculados: o Desvio Relativo (DR, Equação 8), que mensura a diferença percentual entre as séries modelada e observada, o Desvio Médio (DM, Equação 9) que avalia a variação individual entre cada par amostral, e o Desvio Médio Quadrado (DMQ, Equação 10) que refina a resposta do DM avaliando o quadrado das diferenças e determinando o quão perto o modelo se encontra das medidas observadas.
𝐷𝑅 (%) = 1 𝑛∗ ∑(𝑚𝑜𝑑−𝑜𝑏𝑠) 𝑜𝑏𝑠 ∗ 100 , (8) 𝐷𝑀 (𝜇𝑔/𝑚³) = 1 𝑛∗ ∑(𝑚𝑜𝑑 − 𝑜𝑏𝑠), (9) 𝐷𝑀𝑄 (𝜇𝑔/𝑚³) = (1 𝑛∗ ∑(𝑚𝑜𝑑 − 𝑜𝑏𝑠) 2)1/2, (10)
onde 𝑛 é o número de valores simulados. Também foi avaliado o desempenho do modelo segundo a direção do vento e entre os valores modelados e observados calculando o coeficiente de correlação linear de Pearson (𝑟).
Foi utilizado ainda para análise estatística das medidas o Desvio Absoluto da Mediana (DAM, Equação 11), um estatístico robusto para a avaliação de desvios em uma série de dados que não é afetado por valores discrepantes como a média ou o desvio padrão.
𝐷𝐴𝑀 = 𝑚𝑒𝑑𝑖𝑎𝑛𝑎 ∑𝑛𝑖=1[𝑋𝑖 − 𝑚𝑒𝑑𝑖𝑎𝑛𝑎(𝑋)]. (11)
Uma vez que o modelo for validado para os poluentes de interesse, cenários serão propostos conforme a possibilidade de realização da técnica sugerida, visando a aplicabilidade em um ambiente real almejando a melhora da qualidade do ar no local.
6 RESULTADOS E DISCUSSÃO
6.1 Condições Meteorológicas
O resumo das condições meteorológicas pode ser observado na Tabela 2. Durante o período da coleta, a precipitação total foi de 146,6mm distribuídos em 7 dias do mês de agosto, atingindo um valor máximo diário de 53,8 mm no dia 20/08/2016. A amplitude térmica do período foi baixa assim como variação da umidade relativa durante o período, característica dos meses de inverno na Cidade. Os ventos predominantes no período do estudo sopraram da direção leste (30,2%) e nordeste (25,6%) com velocidade média de 1,91m/s.
Tabela 4: Condições meteorológicas durante a campanha de monitoramento.
Temperatura (ºC) Umidade Relativa (%) Vento Precipitação
Máx.a Méd. Min.a Máx.a Méd. Min.ª Vel.
Méd. (m/s) Dir. Pred. (%) Acum (mm) Dias com Prec.b 15,0 14,5 14,0 71,6 69,5 64,3 1,91 E (30,2) 146,6 7 em 27 NE (25,6)
ª Extremos diários médios.
b Contabilizados apenas os dias onde a precipitação superou 1 mm.
Fonte: Autoria própria, 2017.
6.2 Frota Veicular
Avaliando a frota veicular de acordo com os dados fornecidos pela ANFAVEA, pela ABRACICLO e pelo DETRAN, pode ser observado que quando utilizamos todo o arquivo histórico diferenças importantes aparecem, principalmente na categoria de caminhões, na qual existe uma variação de 9,08% entre as bases do DETRAN e da ANFAVEA. Isso ocorre pois grande parte dos caminhões muito antigos registrados são movidos a gasolina, portanto, a base da ANFAVEA apresenta percentuais maiores nessa categoria, contudo, ao analisar apenas os últimos 30 anos, essa divergência desaparece.
Apesar de divergirem em números absolutos, as três bases de dados apresentam fracionamento similar da frota veicular. Avaliando dados dos últimos
30 anos a diferença percentual máxima entre as bases é de 3,03%, observada para os automóveis a gasolina, e a variação média entre elas é de 0,56%.
Tabela 5: Resumo da distribuição de categorias de veículos entre duas bases de dados diferentes expressas em porcentagem. Os combustíveis analisados são: gasolina (GAS), etanol (ETN) e diesel (DSL).
DETRAN
AUTOMÓVEIS MOTOCICLETA COMERCIAIS LEVES ÔNIBUS CAMINHÕES
Comb. GAS ETN DSL GAS ETN GAS ETN DSL DSL GAS DSL
Média 55,5 9,86 0,17 6,94 0,04 5,37 0,74 1,78 0,84 1,96 16,8
Média 30 anos
61,3 12,5 0,11 7,94 0,07 6,49 1,08 2,77 1,18 0,48 6,05
ABRACICLO+ANFAVEA
AUTOMÓVEIS MOTOCICLETAS COMERCIAIS LEVES ÔNIBU S
CAMINHÕES
Comb. GAS ETN DSL GAS ETN GAS ETN DSL DSL GAS DSL
Média 52,1 11,4 0,23 1,49 0,02 5,59 1,10 2,22 1,34 11,0 13,4
Média 30 anos
64,4 13,8 0,35 ** ** 5,66 1,47 3,66 1,36 0,01 6,31
**: Não possui dados suficientes para a aplicação da métrica. Fonte: Autoria própria, 2017.
Com o objetivo de usar dados mais precisos com a real composição veicular da cidade, foi escolhida a base de dados do DETRAN, pois ela é fracionada para a cidade de Curitiba, enquanto os dados mais próximos da ANFAVEA e ABRACICLO estão na escala estadual.
A frota de ônibus cadastrada de Curitiba, apesar de possuir mais de metade dos seus veículos correspondentes às fases P5 e P7 do PROCONVE conta também com 20% dos coletivos com idade correspondente à fase Pré- PROCONVE, que possui os maiores FE e contribuem mais para a diminuição da qualidade do ar.
O volume total de veículos nos picos de trânsito no cânion alcança, nos dias de semana, 1710 veículos/h entre 09:00 e 10:00, e 1850 veículos/h entre 19:00 e 20:00, enquanto nos sábados o pico de trânsito ocorre às 13:00 (1360 veículos/h). Os ônibus correspondem a uma pequena fração deste montante, entre 25 e 30 veículos/h entre as 09:00 e as 20:00, mas são grandes emissores de BC, não podendo ser desprezados por esse motivo (Figura 13).
Figura 13 - Ciclo diário do número de veículos para dias de semana, sábados e domingos: A) Veículos Leves e B) Ônibus.
Fonte: Autoria própria, 2017.
6.3 Poluentes Monitorados
6.3.1 Descrição estatística
As estatísticas dos dados de concentração de fundo de MP2,5 e BC e das
concentrações de BC, medidas no cânion (Tabela 4), foram calculadas com médias horárias para estarem adequadas à resolução temporal do modelo.
As estatísticas para as concentrações de BC medidas no interior do cânion mostram-se, em geral, duas vezes mais altas do que a concentração urbana de fundo (Teto) como observado também por BOOGAARD e colaboradores (2011) em um estudo realizado em diversas cidades da Holanda, que mostra concentrações de BC em cânions superando as concentrações de fundo em um fator de 1,9.
Tabela 6: Resumo estatístico dos poluentes monitorados de 25/07/2016 a 20/08/2016 (µg/m³).
Média Mediana DAM Desv. Pad. Medidas Válidas Percentis Nº % 5 25 75 95 BCRua 5,4 4,9 2,1 3,6 722 100 0,7 2,9 7,1 13,2 BCTeto 2,3 1,8 0,8 1,9 722 100 0,4 1,1 2,9 6,1 BCSub. 3,3 2,1 1,1 3,5 625 96,5 0,5 1,3 3,9 10,2 MP2,5,Sub. 25,1 16,5 9,5 32,9 591 79,3 2,6 8,5 30,4 71,9 MP2,5,Teto 7,2 5,8 2,3 4,3 688 92,4 2,4 4,7 8,7 15,8
Rua: Observações no cânion a nível de rua.
Teto: Observações no cânion no teto do edifício como concentração de fundo. Sub.: Observações na área suburbana (Sitio Cercado).
Fonte: Autoria própria, 2017.
APTE et al. (2011), na Índia, encontraram concentrações médias de BC de 14 µg/m³ para medidas de fundo e 43 µg/m³ em vias de grande movimento, cerca de três vezes maior do que as concentrações de fundo. O grande desvio observado nas medidas de MP2,5 ocorreu pois houve durante a campanha alguns
eventos de escala local próximo ao monitoramento de na área suburbana no qual as concentrações se elevaram de maneira atípica. Isso evidencia ainda a importância de utilizar estatísticos que se adequem à distribuição dos dados estudados; os valores de DAM são bem menores que os valores de desvio padrão já que não é influenciado por valores extremos.
Como não houve monitoramento de MP2,5 a nível de rua no cânion, essas
concentrações foram estimadas assumindo que a razão BC/ MP2,5 a nível de teto
é válida a nível de rua.
Como as medidas de MP2,5,Teto foram realizadas pelo método
gravimétrico, a resolução temporal de 24h do equipamento não se equipara às medidas contínuas dos monitores de BC. Para poder realizar a estimativa das concentrações horárias de MP2,5,Teto, foi calculada a média das concentrações
de BC para o período de resolução mais baixa do MP2,5. Com isso calculou-se a
razão BC/MP2,5 para cada filtro coletado e as concentrações horárias de
MP2,5,Teto foram obtidas pela multiplicação das concentrações de BC horárias
pela razão encontrada. Com essa mesma razão BC/MP2,5 foi estimada a
de MP2,5,Rua não puderam ser utilizados devido à falhas no equipamento que
realizava este monitoramento.
Também foi gerada uma série horária de MP2,5,Teto a partir da aplicação
da razão às medidas de BC realizadas no topo do edifício. A razão média encontrada para o teto do cânion foi de 38,4%. Juntamente com o monitoramento fixo estavam ocorrendo monitoramentos com plataformas móveis equipadas também com monitores de BC e MP2,5 que passavam pelo local de
monitoramento fixo em seus trajetos. As plataformas móveis ficaram paradas por 10 minutos em frente ao prédio para que pudesse ser calculada a razão BC/MP2,5
próxima à rua utilizando um microaetalômetro e um DustTrak. A razão média calculada nesses breves períodos de parada foi de 35,0%, mostrando que a utilização da razão BC/MP2,5 calculada para o teto pode ser utilizada para
estimaras concentrações a nível de rua devido à proximidade dos valores. A razão BC/MP2,5 medida na região suburbana não pode aplicada ao centro devido
aos eventos esporádicos que aumentaram localmente as concentrações de poluentes. Por tanto, isto demonstra a inelegibilidade do local suburbano como referência de concentração de fundo.
6.3.2 Séries temporais
Durante as quatro semanas do experimento, as concentrações de BC e MP2,5 foram monitoradas no centro da cidade e em um bairro afastado. Na área
suburbana, houve episódios em que as concentrações de BC medidas ultrapassaram as concentrações de BC no cânion, impossibilitando que seja usado como concentração de fundo para o modelo OSPM (Figura 14) pois é necessário que essas concentrações sejam inferiores às observadas a nível de rua.
Figura 14 - Série temporal das concentrações de MP2,5 monitoradas no cânion e na área
suburbana. Em destaque os eventos extremos locais na área suburbana.
Fonte: Autoria própria, 2017.
O MP2,5 monitorado no topo do cânion comportou-se de maneira diferente,
apesar de também ser considerado como uma um local adequado para monitoramento de concentrações de fundo, ou seja, sem a influência direta do trânsito. O monitoramento no teto do cânion, por ter sido realizado pelo método gravimétrico, não possui uma resolução temporal tão fina mas pode ser igualmente utilizado para a modelagem dos poluentes após a adequação para resolução horária como descrito anteriormente (Figura 15).
A presença menos evidente de picos de concentração e o fato de estarem sempre abaixo das concentrações a nível de rua fazem com que as medidas no topo do cânion sejam uma condição de concentração de fundo mais adequada para utilização no modelo OSPM, representando melhor o comportamento da concentração de fundo no centro.
Figura 15 - Adequação de resolução das concentrações de MP2,5 monitoradas no
cânion.
Fonte: Autoria própria, 2017.
Outro fator que reforça a importância de utilizar as medidas no topo do cânion como concentração de fundo é a proximidade ao local onde foram realizadas as demais medidas a nível de rua.
As concentrações de BC durante a campanha foram monitoradas também nos dois locais e, da mesma maneira que o ocorrido com o MP2,5, as concentrações
monitoradas na zona suburbana não se comportam de maneira adequada para serem consideradas como concentração urbana de fundo (Figura 16).
Figura 16 - Séries temporais de BC monitorado no cânion (rua e teto) e na área suburbana.
6.3.3 Ciclos Diários
Os ciclos médios diários dos poluentes medidos no cânion foram calculados para dias de semana e finais de semana e apresentados junto com o ciclo de trânsito total na Figura 17.
As concentrações medidas a nível de rua são sempre mais elevadas quando comparadas às de fundo e como os níveis de poluentes, mesmo dependendo também da meteorologia e configuração geométrica da rua, acompanham em partes o ciclo de trânsito da região quando observados próximos à rua, apresentando picos às 08:00 e entre as 19:00 e 20:00, horários com elevado fluxo de veículos, e como as concentrações se aproximam entre as 03:00 e as 05:00 da manhã, quando o fluxo de veículos é reduzido.
A evidência maior do pico de poluentes pela manhã quando comparado ao final da tarde pode ser associada à estabilidade atmosférica típica deste período do dia (HOLTSLAG, 2010), onde as temperaturas mais baixas dificultam a ascensão do ar que está próximo à superfície e a consequente dispersão dos poluentes (KRECL et al., 2016). Isso também explica a queda nas concentrações no início da tarde mesmo com a manutenção do volume de veículos, pois, com o aumento da turbulência atmosférica há uma melhor dispersão dos poluentes, diminuindo as concentrações.
Figura 17 - Ciclos médios diários de BC e MP2,5 monitorados no cânion para dias de
semana e finais de semana, junto com o ciclo dos veículos leves (automóveis, comerciais a gasolina e etanol, e motocicletas), caminhões e comerciais leves movidos a diesel, e ônibus.
Fonte: Autoria própria, 2017.
6.4 Modelagem
O modelo OSPM foi alimentado com a geometria do cânion (Figura 5); o ciclo diário de veículos (Figura 13) para cada dia da semana, obtido pela combinação das contagens absolutas dos radares com a divisão percentual da frota calculada através da base de dados do DETRAN-PR; a meteorologia e concentrações de fundo de MP2,5 e; os fatores de emissão de cada categoria e
sub-categoria de veículos.
As concentrações de BC foram modeladas a partir das concentrações de MP2,5 multiplicadas pela razão BC/MP2,5 encontrada previamente. Esse processo
é necessário pois não foram utilizados no modelo FE para BC.
6.4.1 Descrição Estatística
Primeiramente foram simuladas as concentrações de MP2,5 para verificar
a concordância com as concentrações observadas. Foram calculados o Desvio Relativo, o Desvio Médio e o Desvio Médio Quadrado para as simulações de
MP2,5 utilizando as medidas do teto do cânion como concentração de fundo
(Tabela 5).
Tabela 7: Resumo do desempenho do modelo para MP2,5 e BC.
Estatístico MP2,5 BC
R [-] 0,82 0,58
DR [-] -0,055 -0,043
DM [µg/m³] -6,68 -1,78
DMQ [µg/m³] 11,6 3,28
Fonte: Autoria própria, 2017.
As simulações utilizando o teto do cânion como concentração de fundo possuem um bom ajuste linear com as concentrações observadas (r = 0,82) e uma pequena variação em torno dos valores observados, como demonstram DR e DM, porém, estão subestimando as concentrações observadas em 6,68 µg/m³ em média. O resumo estatístico da modelagem de MP2,5 e BC está apresentado
na Tabela 6.
Tabela 8 - Resumo estatístico das concentrações simuladas de MP2,5 e BC, expressas
em µg/m³. Os valores de r são referentes ao ajuste linear entre as concentrações modeladas e o volume total de veículos leves (VL) e veículos pesados (VP).
r Média Mediana Desvio
Padrão
Percentis
VL VP 5 25 75 95
MP2,5,Mod. 0,09 0,13 8,1 6,7 4,4 2,50 5,18 10,1 17,3
BCMod. 0,09 0,13 3,1 2,6 1,7 0,96 1,99 3,88 6,66
Fonte: Autoria própria, 2017.
Apesar das medidas e simulações estarem ajustadas entre si (Tabela 6), o coeficiente de correlação das concentrações com o tráfego de veículos é muito baixo. Isso reforça a ideia de que fatores como a meteorologia e a geometria urbana são de maior importância que as próprias fontes emissoras em alguns casos. Apesar disso, a relação com veículos pesados (ônibus e caminhões) ainda é melhor do que com veículos leves (automóveis, motocicletas e comerciais leves), reforçando a importância dos veículos a diesel como emissores de MP e BC no ambiente urbano.
6.4.2 Séries Temporais
A série modelada de MP2,5 foi comparada com as concentrações desse
poluente a nível de rua, calculada a partir das concentrações de BC observadas na rua multiplicadas pela razão BC/MP2,5.
As concentrações de MP2,5 modeladas reproduzem o comportamento das
concentrações observadas, porém, não na mesma magnitude, isto é, as duas séries apresentam picos em posições similares, mas concentrações observadas de MP2,5 frequentemente maiores do que as simuladas (Figura 18), como
demonstra o DM na Tabela 5.
Isso ocorre porque os fatores de emissão para o MP2,5 ainda não são bem
estabelecidos no padrão nacional, pois consideram apenas duas faixas de emissão e não consideram emissões de etanol, o que leva a uma estimativa errada quando são usados os FE disponíveis para o Brasil. Para veículos leves não existe fator de emissão nacional para MP2,5 e são utilizados, para estes
casos, FE do sistema europeu de controle de emissões (EURO).
Figura 18 - Séries temporais de MP2,5 modelado, observado a nível de rua e número
total de veículos.
Para adequar as duas bases de dados de FE é feita a equivalência entre as fases do PROCONVE e PROMOT com as fases do EURO. Outro ponto que dificulta as estimativas das emissões é que não é considerada a deterioração do motor de veículos antigos, levando também à falta de precisão nas estimativas feitas desta maneira. Por fim, estão sendo consideradas apenas as concentrações de poluentes emitidos no escapamento do veículo, tendo como fonte direta a combustão no motor pela falta de FE para MP2,5 proveniente de
abrasão e ressuspensão do material depositado no asfalto.
Nas concentrações de BC podemos observar que os valores medidos durante a campanha apresentam uma dispersão maior em relação aos valores modelados quando comparado ao MP2,5 (Tabela 5). Entretanto o menor DR
aponta que as concentrações de BC, mesmo sendo calculadas a partir do MP2,5
ajustam-se melhor ao comportamento previsto pelo modelo (DR = -0,043). Pode ser visto ainda nas Figuras 18 e 19 que, apesar de os veículos serem as principais fontes desses poluentes no ambiente urbano, suas concentrações não acompanham o ciclo médio diário de veículos, mostrando que existe a influência de outras variáveis na distribuição temporal desses poluentes, como os efeitos devido à geometria do cânion (formação de vórtice dentro do cânion) e a meteorologia.
Figura 19 - Séries temporais de BC modelado, observado a nível de rua e número total de veículos.
Fonte: Autoria própria, 2017.
6.4.3 Distribuição das concentrações por setor do vento
Para avaliar o desempenho do OSPM considerando a meteorologia, são apresentadas as rosas das concentrações dos poluentes observados e modelados. Esse formato de apresentação indica a relação entre a direção do vento e a variação nas concentrações. A Figura 16 apresenta as concentrações observadas e modeladas em seu valor real e normalizadas, ou seja, divididas pelo maior valor individual de cada série. A normalização facilita a visualização da distribuição da série de dados, deixando em segundo plano os níveis observados.
O comportamento do MP2,5 e do BC simulado pelo modelo apresenta uma
grande similaridade com o observado no cânion (Tabela 5). O desvio da distribuição das concentrações no eixo perpendicular à rua, que pode ser visto principalmente nos gráficos normalizados da Figura 20, que onde os máximos tocam direções perpendiculares ao eixo do cânion, mostra a importância de se considerar tanto a meteorologia quanto a geometria dos edifícios em estudos intra-urbanos. O mesmo comportamento foi observado anteriormente por KRECL et al. (2016) em Londrina e descrito através de modelos por
VARDOULAKIS (2003), PARK (2000) entre outros autores como o efeito dos vórtices gerados dentro de cânions urbanos na dispersão dos poluentes.
Figura 20 - Rosas das concentrações de BC e MP2,5 observados e modelados,
mostrando valores absolutos (µg/m³) e normalizados, junto com histograma polar da direção do vento (%).
Fonte: Autoria própria, 2017.
6.4.4 Cenários propostos
Como os veículos que mais emitem MP e BC são os movidos a diesel (EEA, 2016), a minimização das concentrações desse poluente poderia ser alcançada através da redução da frota de ônibus ou da modernização da tecnologia dos veículos. Devido às deficiências já citadas da base de dados de FE nacional, as concentrações simuladas de MP2,5 são calculadas de maneira incorreta, e o
mesmo ocorre com as concentrações simuladas de BC, que frequentemente estão subestimadas.
Entretanto, em locais de monitoramento próximos ao trânsito o BC possui uma forte correlação o NOx, como mostrado por KRECL et al. (2011) em um
estudo realizado em Estocolmo (r > 0,75), indicando que o comportamento de ambos é similar nesse ambiente. VANDERSTRAETEN et al. (2011) observaram r = 0,80 entre NOx e BC, superando a relação do BC com MP (0,50 à 0,71) em
um estudo realizado em Bruxelas (Bélgica).
As concentrações de NOx no cânion não foram monitoradas em base
horária, mas as medidas obtidas pelos amostradores passivos expostos entre os dias 29/07 e 12/08 no teto do cânion e a nível de rua acusaram concentrações médias de 42,7 e 104,8 µg/m³, respectivamente. Por não haver concentrações de fundo de NOx em base horária, foi simulada só a concentração de NOx
resultante das emissões diretas do trânsito, e comparada com o resultado de subtrair a concentração do teto da concentração de rua para os amostradores passivos. Para esse período de amostragem de 14 dias o resultado modelado pelo OPSM para o NOx foi um incremento de 42.3µg/m³, contra 62,1µg/m³
discriminado pelos amostradores passivos.
Os cenários propostos para avaliar a redução nos níveis de poluentes